6. ÖKOTOXIKOLÓGIAI VIZSGÁLATOK ÉS A KÖRNYEZETI KOCKÁZAT FELMÉRÉSE (Gruiz Katalin, Dura Gyula)

Az ökotoxikológiai vizsgálatok célja, hogy viszonylag egyszerű biológiai tesztekkel az ökoszisztéma egészére kivetíthető eredményt kapjunk. Mind egyes vegyi anyagok, mind szennyezett környezeti minták élő szervezetekre gyakorolt hatása vizsgálható ökotoxikológiai tesztekkel. Az eredmények képezik a kockázatfelméréshez szükséges, az ökoszisztémát nem károsító koncentráció (Predicted No Effect Concentration, PNEC) érték alapját.

Az ökotoxikológiai tesztmódszerekkel egyedi szinten az egyed élettani viselkedése (pusztulás, növekedés, energiaháztartás, biokémiai folyamatok, mutáció) vizsgálható, a populáció szintjén pedig a szaporodás, egyedsűrűség és eloszlás tanulmányozható. Társulás szintjén a fajszám, a fajok közötti kapcsolatok, indikátor fajok jelenléte; míg az ökoszisztéma szintjén a rendszer egészének anyag- és energiaforgalma áll a vizsgálatok középpontjában.

A szennyezőanyagok ökotoxikus hatását vizsgálhatjuk egy fajt alkalmazó laboratóriumi tesztekkel, amelyeknek számos előnye mellett hátrányai is vannak. Az egy fajt alkalmazó tesztek többsége laboratóriumi körülmények között könnyen elvégezhető, különleges műszerezettséget nem igényel. Hátránya, hogy viszonylag kicsi a környezeti realizmusa, mivel természetes viszonyok között nem pusztán egy faj egyedei kerülnek kapcsolatba a szennyezőanyaggal, hanem különböző fajok populációi. Így a szennyezőanyagok természetes viszonyok között fellépő hatásának megállapítására, az egy fajt alkalmazó tesztek nem adnak kielégítő választ. Tehát az extrapolálás egy fajról, jelen esetben a tesztorganizmusról, egy másik fajra vagy az ökoszisztéma egészére csak nagy körültekintéssel végezhető el. Az egy fajt alkalmazó tesztek közül a mikrobiális módszerek különösen alkalmasnak tűnnek az ökoszisztéma jellemzésére, mivel majdnem minden ökoszisztémában megtalálhatóak.

A leírtak egyenes következménye, hogy az ökotoxikológia eszköztára széles és a vizsgálatok tárgyától függően rendkívül változatos. Következésképpen a rendszeresen felülvizsgált OECD tesztelési útmutató [1] használata nélkülözhetetlen.

		6.1 Az ökotoxikológiai tesztelés jelentősége a szennyezett területek környezeti kockázatának felmérésében

Az ökotoxikológiai tesztek közvetlenül mutatják a környezet, vagy a környezeti minták aktuális toxicitását és egyéb káros hatásait. Az ökotoxikológiai eredmény magában foglalja a környezeti mintában található, különféle módokon és erősséggel kötődő szennyezőanyagok hozzáférhetőségét. Vegyes szennyeződés esetében a hatások eredőjét mutatja, melyben az egymást erősítő, összeadódó és kioltó hatások egyaránt megjelennek. Ismeretlen összetételű anyagok hatása is mérhető. Területek környezeti állapotfelmérése során megmutatja az előre nem látott, a vizsgálati tervbe be nem vett, fizikai-kémiai módszerekkel nem vizsgált szennyezők hatását is.

Az ökotoxikológiai eredmények összevetése a fizikai-kémiai vizsgálatok eredményeivel lehetővé teszi az un. kémiai időzített bomba jelenségének tanulmányozását. Azt, hogy jellemző módon a szilárd fázisú, nagy megkötő kapacitással rendelkező környezeti elemekben, vagyis a talajban, és az üledékben felhalmozódott, de az adott körülmények között az erős kötődés, azaz fizikai, kémiai és biológiai szempontból hozzáférhetetlen forma miatt toxikus hatást nem mutató mintáknak mekkora a kockázata, milyen mérvű változás hatására és milyen valószínűséggel történhet meg az addig hatást nem mutató toxikus anyagok felszabadulása és jelentkezhet káros hatásuk.

6.1.1 A kémiai időzített bomba és a kockázatfelmérés

Az ökotoxikológiai és a kémiai-analitikai eredmények összehasonlítása hívhatja fel a figyelmet a már meglévő, vagy készülő kémiai időzített bombára. Párhuzamosan végzett kémiai-analitikai és ökotoxikológiai vizsgálatok eredménye háromféle módon viszonyul egymáshoz:

• Egyezik: sem kémiai analitikai módszerrel, sem ökotoxikológiai módszerrel nincs veszélyes szintű szennyezés, vagy mindkét módszerrel egyértelmű a veszélyes szennyezőanyag mennyiség jelenléte.
• A kémiai analitikai eljárással mért koncentráció nagy, az ökotoxikológiai hatás kicsi, vagy nincs. Ennek oka (természetesen jól megválasztott, érzékeny tesztorganizmusok esetén) a biológiai hozzáférhetetlenség. A szennyezők olyan erősen kötődhetnek a megfelelő fizikai-kémiai tulajdonságú mátrixhoz, hogy onnan kioldódásuk biológiai hatásokra (baktériumok exoenzimjei, növényi gyökerek savképzése, állatok emésztőrendszerének működése, stb. ) nem lehetséges. Ennek oka, hogy a szilárd fázisú környezeti elemeket alkotó szerves-szervetlen komplex kolloid mátrix a szennyezőket - hasonlóan a növényi tápanyagokhoz - a legkülönbözőbb kötésekkel képes magához kötni a laza fizikai adszorpciótól a kovalens kémiai kötésig. Utóbbira jó példák a talaj vagy az üledék humuszanyagaiba beépülő toxikus szerves molekulák, melyek csak a talaj (üledék) negatív irányú, leépülő folyamatai során így a szervesanyag szétesés, humuszkioldódás során szabadulnak ismét fel. A biológiai szempontból a mátrix által pufferolt, fel nem vehető szennyezőanyag felhalmozódás vezet a kémiai időzített bomba kialakulásához. A jelenség egyértelműen hasznos az ökoszisztéma szempontjából, mert a túlélést biztosítja, de a külső körülmények megváltozása az ökotoxikus hatás robbanásszerű megjelenését eredményezheti.
• A harmadik lehetőség, hogy az ökotoxikus hatás jelentkezik anélkül, hogy az kémiailag alá lenne támasztva. Ennek több oka is lehetséges. Jelentkezhet olyan új, ismeretlen, vagy nem várt anyag hatása, melyet vagy nem tudunk analizálni, vagy analízisét nem terveztük egy terület felmérése során. Előfordulhat két, vagy több szennyező közötti additív vagy szinergens hatás, vagy hogy olyan analitikai módszerrel ki nem mutatható fizikai-kémiai állapotban van a szennyező, mely kifejezetten toxikus. Gyakori, hogy valamely, nem túlságosan toxikus xenobiotikum biodegradációja során keletkezik toxikus közti-, mellék- vagy végtermék.

		6.2 Kivonatok, illetve eredeti környezeti minták tesztelése

Talajra és üledékre, vagyis szilárd halmazállapotú környezeti mintákra jelenleg használt és szabványosított biotesztek a mintákból készített kivonatokra vonatkoznak. Ezzel például talaj és üledékek esetében elhanyagolják a szennyezőanyag - talaj/üledékszemcse biofilm - tesztorganizmus kapcsolatokat és kölcsönhatásokat.

A kivonatból végzett tesztelés alkalmas lehet a vízi, de nem a teljes ökoszisztéma veszélyeztetettségének megállapítására. Használható viszont szennyezett minták kiválogatására illetve a környezeti minták időbeni változásának összehasonlító vizsgálatára, screenelésre, monitoringra, talajtisztítás nyomon követésére. A talajból vagy üledékből történő extrakció helyes módjainak megválasztása nagy körültekintést igényel. Az oldószerek csak modellezik a természetes körülmények közötti kioldódást, de tökéletes kioldást nem valósítanak meg, így komplex szennyezéseknél szelektivitást eredményezhetnek.

A kivonat használatával szemben a direkt érintkeztetés fontosságát egy sor kutatási eredmény bizonyítja. A kivonat készítésével túl- vagy alábecsülhető a toxicitás, mivel elfedi a biológiai hozzáférhetőség okozta különbségeket. Direkt érintkeztetéssel az érzékenység is növekedhet, mert nem jelentkezik a kioldással járó hígítás.

A szennyezők egymással, a szennyezőanyag keverékeknek a mátrixszal és az ökoszisztéma tagjaival kialakuló kölcsönhatásai nagyon összetettek. Ezért van különösen nagy jelentőségük az ökotoxikológiai vizsgálatoknak, mert a tesztorganizmusok jól megválasztott együttese és a mérési rendszer képes az aktuális toxicitást mérni a környezeti mintákban, akkor is jelet adva, ha kémiailag nem mérhető, vagy monitorozáshoz ki nem választott szennyezőről van szó. Ilyen alapon az ökoszisztéma egyes tagjait korai jelzőrendszerek indikátoraiként, vagy screenelő (elővizsgálat, mintaszelekció) tesztorganizmusként is lehet alkalmazni.

		6.3 Tesztorganizmusok, végpontok

A tesztorganizmust körültekintően kell kiválasztani, hogy a kapott eredmény alapján következtetni lehessen a magasabb trófikus szintek élőlényeire. A különböző tesztorganizmusok érzékenysége egy adott szennyezőanyagra nagy változatosságot mutat. Egy ökoszisztéma érzékenységét a legérzékenyebb fajok érzékenysége határozza meg. Ezért gyakran a szennyezőanyagra legérzékenyebb fajt választjuk tesztelésre. Természetesen ezen elv megvalósíthatósága csekély, hiszen az ökotoxikológiai tesztelést erősen bonyolítaná az esetről esetre történő tesztorganizmus választás. Ezért biotesztelésre olyan tesztorganizmust célszerű használni, amelynek már ismerjük az érzékenységét különböző szennyezőanyagokra. Az egy fajt alkalmazó tesztek többnyire egyszerű laboratóriumi vizsgálatok, melyek során kísérleti körülményeket (hőmérséklet, páratartalom, minta állaga) kontrollálják.

Az egy fajt alkalmazó biotesztek végpontja - az értékelés alapjául szolgáló válasz - széles skálán mozoghat. A leggyakrabban használt végpont a tesztorganizmus túlélése. A krónikus hatások jellemzésére a NOAEL-t (No-Observable-Adverse-Effect-Level - nincs megfigyelhető káros hatás szintje), míg az akut hatások jelzőszámául az LC_5O-et (Lethal Concentration 50), ami a vizsgált faj egyedeinek 50 %-os pusztulását eredményező koncentráció) vagy az EC_5O értéket (Effective Concentration 50), mely koncentráció a vizsgált faj egyedeinek bármilyen aktivitását a felére változtatja) használják. Ökológiai szempontból a szubletális reakciók tanulmányozása (növekedésgátlás, szaporodás) nyújt értékes információt. Sok esetben a tesztorganizmus biokémiai, fiziológiai változása használható a szennyezőanyag hatásának kimutatására.

Végpontként igen gyakran használják különböző enzimek (ATPáz, dehidrogenáz, foszfatáz, észteráz, luciferáz) aktivitásának változását. A végpontok nem mutatnak az összes szennyezőanyagra azonos érzékenységet, amiből arra lehet következtetni, hogy különböző szennyezések esetén nem csupán a tesztorganizmust, de a tesztelési végpontot is körültekintően kell megválasztani. Baktériumokkal viszonylag egyszerű és jól reprodukálható vizsgálatok végezhetők. Öt baktériumfajt - Bacillus subtilis, Pseudo-monas fluorescens, Azotobacter chroococcum, Azotobacter agile, Photobacterium phosphoreum - alkalmaznak szélesebb körben a szennyezett területek felmérésében. A tesztmódszerek és tesztorganizmusok kiválasztásakor figyelembe kell venni a vizsgálati célt (monitoring, screenelés, stb.), a vizsgálati minta állapotát (szilárd, vizes oldat, stb.) és a szennyezőanyag minőségét és koncentrációját. A tesztorganizmus kiválasztásakor ismerni kell annak érzékenységét, vagy kísérletekkel kell azt megállapítani. Például a növények érzékenyebbek lehetnek a szennyezőanyagokra, mint a baktériumok. Ez talajok esetében és krónikus teszteknél általában igaz, főleg, ha a baktériumok pusztulásával hasonlítjuk össze. De nem igaz, ha a baktériumok érzékeny enzimeinek aktivitáscsökkenését vesszük alapul, pl. a fotóbaktérium lumineszcenciáját. A növények igen érzékeny bioindikátorok: számos ökotoxikológiai módszer alacsonyabb és magasabb rendű növényeket használ szennyezések kimutatására, korai figyelmeztetésre. A veszélyes hulladékok ökotoxikológiai tesztelése esetében jól bevált algák szerves és szervetlen mikroszennyezőkre nem mutatnak megfelelő érzékenységet sem víz, sem üledék, sem talaj esetében.

Az egy fajt alkalmazó laboratóriumi teszteken kívül speciális esetekben, meghatározott céllal több fajt alkalmazó laboratóriumi teszteket is alkalmaznak. Általában egymással kölcsönhatásban lévő és/vagy különböző trófikus szinteken lévő fajokat választanak tesztorganizmusként. A mikrokozmosz a természetes környezet mesterségesen korlátozott részhalmaza, a természetes ökoszisztéma biológiai modellje. Ezen tesztek egyed feletti szinten mérik a komplex hatásokat, nagyszámú, egymással kölcsönhatásban álló fajok populációit vizsgálják egyidejűleg, laboratóriumi körülmények között. A mikrokozmosz tesztek sem képesek a természetben lezajló folyamatokat tökéletesen modellezni, de az általuk szolgáltatott eredmény nagyobb biztonsággal vonatkoztatható a valós környezetre.

A mezokozmosz tesztek átmenetet képeznek a laboratóriumi mikrokozmosz és a szabadföldi vizsgálatok között. A mezokozmoszok szabadföldön létrehozott mesterséges rendszerek (pl. mesterséges tó), amelyet a vizsgált kemikáliával szennyeznek, majd nyomon követik az ökológiai változásokat. A szabadföldi vizsgálat kiterjedhet az ökoszisztéma teljes egészére, minden szintjére, de jelentheti egyetlen faj természetes körülmények közötti vizsgálatát. Bioindikátorok és korai figyelmeztető rendszerek az érzékenyebb fajok közül kerülnek ki. Biomonitoring esetén megkülönböztethetünk aktív és passzív biomonitoring rendszereket. A passzív eljárás a területen élő fajt, fajokat, vagy közösséget vizsgálja. Az aktív módszer során az általunk kiválasztott fajt helyezzük a környezetbe. A kihelyezett fajt meghatározott idő elteltével vizsgáljuk. Végpontként szolgálhat a tesztorganizmus pusztulása, növekedés vagy szaporodásgátlás. Vizsgálhatunk un. biomarker vegyületeket (pl. metallotionein, enzimek, stb.), amelyek a tesztorganizmusban jelzik a toxikus anyag jelenlétét.

A bioakkumulációs vizsgálatokban a tesztorganizmusban feldúsuló szennyezőanyag mennyiségéből lehet következtetni a környezeti ártalomra. Az akkumulációra képes organizmusok vitatott szerepet töltenek be a biomonitoring tesztek között, ugyanis az általuk szolgáltatott eredmény erősen függ néhány abiotikus (víz pH, hőmérséklet, sótartalom) és biotikus (a tesztorganizmus kora neme, mérete, testének lipid tartalma) tényezőtől. A bioakkumuláció azonban kétségtelenül hangsúlyos szerephez jut a szennyezőanyagok kockázatának becslése során, ahol a cél nem pusztán a környezet állapotának nyomon követése, hanem a szennyezőanyag hatásának és táplálékláncba kerülésének vizsgálata.

		6.4 Az ökoszisztémák sajátosságainak figyelembevétele a kockázatfelmérés során

A US EPA ökológiai kockázatfelmérési útmutatójában [2] különös hangsúlyt helyez az ökológiai kockázatfelmérés során a tervezésre, a probléma minél korrektebb megfogalmazására, az ökoszisztémák jellemzőinek meghatározására, a vizsgálandó célszervezetek kiválasztásának kritériumaira A tényleges vizsgálatok, számítások, modellezés elvégzése előtt egy koncepcionális modell készítését ajánlják.

6.4.1 Az elérendő célok megfogalmazása

Az ökológiai kockázatfelmérés tervezése során áttekintést kell készíteni arról, hogy

• milyen ökológiai értékek kezelése a cél,
• az értékelés térségi (helyi vagy regionális) és időbeli kiterjedése hogyan határolható be,
• az eredményességnek melyek a kritériumai,
• és nem utolsósorban milyen információs és pénzügyi források állnak rendelkezésre.

A kockázatfelmérési tervet úgy kell összeállítani, hogy az a szennyezett terület kezelője, a kockázatbecslő, a hatóság és más érintett felek közötti kommunikáció eszköze legyen.

A kockázatfelmérés a probléma megfogalmazásával kezdődik, amikor egy előzetes hipotézis felállítására kerül sor, hogy az emberi tevékenység következtében miért is fordul, fordulhat elő az ökoszisztémát érő hatás.

Az ökológiai kockázatfelmérés tárgyának pontos megfogalmazása annak bemutatását szolgálja, hogy

1. az értékelendő, a kockázatfelmérés középpontjába állított célszervezetek és reakciók (a végpontok) adekvát módon reprezentálják az ökoszisztémát és egybeessen a kockázatkezelés céljaival,

2. a koncepcionális modell helyesen írja le a környezeti terhelés (szennyezőanyagok vagy más stresszorok) és az értékelendő célszervezetek közötti alapvető összefüggéseket.

A probléma megfogalmazása során a rendelkezésre álló információk összesítésére kerül sor.

Az információ minősége és mennyisége a probléma megfogalmazását is meghatározza. Ebből az következik, hogy a probléma megfogalmazás és az információ feldolgozás iteratív (megismétlendő) folyamat, amelyet a hiányzó adatok pótlására és a lehetséges célszervezetek és végpontok meghatározására kell használni. Ebben a szakaszban kell azonosítani, hogy a kockázatfelmérésre a környezeti vegyi terhelés vagy az ökológiai változások miatt, illetve ökológiai értékek védelme érdekében kerül sor.

Abban az esetben, amikor a szennyezőforrás, a szennyezőanyag ismert, a kockázatfelmérés az ökoszisztémákra gyakorolt lehetséges hatás értékelésére irányul. A koncepcionális modellben a megfelelő célszervezet és végpont kiválasztására kerül sor.

Abban az esetben viszont, ha az ökológiai változások/zavarok már ismertek, a megfigyelt hatás alapján a végpont általában adottnak tekinthető, akkor a környezeti vegyi terhelés azonosítása kap hangsúlyt a probléma megfogalmazásában. Ökológiai értékek (fajok, társulások, élőhelyek) védelme alapján is kezdeményezhető a kockázatfelmérés, figyelembe véve a potenciálisan veszélyeztetett ökoszisztémák alábbi jellemzőit:

• az ökoszisztémák földrajzi határai,
• az ökoszisztémára ható jelentős abiotikus tényezők (vízminőség, talajtípus, éghajlati tényezők),
• az ökoszisztémák funkcionális mutatói (tápanyag ciklus),
• az ökoszisztémák strukturális mutatói (fajok száma, trófikus összefüggések),
• milyen élőhelyek vannak,
• az élőhely megváltozásainak következményei reverzibilisek vagy irreverzibilisek,
• az ökoszisztémát ért hatások megváltoztatják-e az adott szintű expozíció iránti érzékenységet,
• az érintett ökoszisztémának vannak-e különösen értékes, egyedi-sajátosságai, vonásai.

Az ökológiai hatások tekintetében támaszkodni kell az ökotoxikológiai adatokra [laboratóriumi L(E)C₅₀ vizsgálatok nemzetközi előírásokban meghatározott számú fajokon; hatástalan szintek (NOAEL) meghatározása krónikus vizsgálatokban legalább 3 fajon, terepvizsgálatok eredményei, kémiai szerkezet-biológiai aktivitás közötti összefüggések], és az ökotoxikus hatást befolyásoló tényezőkre vonatkozó ismeretekre.

6.4.2 A vizsgálandó célszervezetek kiválasztásának kritériumai

Az ökológiai célpontot a védendő, az aktuális környezeti érték jelenti. A vizsgálandó fajok és jellemzőinek kiválasztásában meghatározó jelentősége van az ökológiai tulajdonságok összességének [3-6]. Az érintett, a szennyezettségnek kitett szervezetek meghatározása a kockázatfelmérési probléma megfogalmazásának kritikus lépése, erre épül a kockázatfelmérési koncepció.

Az ökoszisztémák változatosak, több ökológiai szervezettségi szintet (egyedek, populációk, társulások, ökoszisztémák) tartalmaznak. Nagyon ritkán lehet megállapítani, hogy az ökoszisztéma funkciója szempontjából melyek a legkritikusabb jellemzők.

A kockázatfelmérésnek ugyan figyelembe kell vennie a kockázatkezelés céljait, de a vizsgálandó fajok kiválasztása csak akkor helyes, ha annak ökológiai relevanciája és a potenciális terhelés (szennyezőanyag, stresszor) iránti érzékenysége megfelelő.

Az ökológiailag releváns célszervezet, bármely szervezettségi szinten (egyed, társulás) arra vall, hogy funkcionális összefüggésben áll egy másik szervezettel (pl. egyedek fennmaradása nélkül nincs populáció). Az ökológiailag releváns ökoszisztéma tagok alapján megítélhető az ökoszisztéma és összetevőinek természetes szerkezete, működése és a biodiverzitás. A vizsgálandó fajok jellemezhetik a táplálékforrást (primer producensek), az élőhelyet (reprodukció), a társulás, az ökoszisztémák szerkezetét (pl. fajok diverzitása). Amikor egy kiválasztott ökoszisztéma tulajdonságaiban bekövetkező változás sokirányú és széleskörű hatást vált ki, akkor az azt leíró célszervezet a kockázatfelmérésben hatékonyan használható. Pl. egy ártéri rét kipusztulása számos faj élőhelyének megszűnését eredményezi.

Az érzékenység azt jelenti, hogy adott vegyi terhelésre - az egyedek élettani adottságai alapján - a célszervezetek milyen gyorsan reagálnak. Hosszabb életidejű és alacsonyabb reprodukciós teljesítményű fajok érzékenyebbek egy fokozott mortalitást eredményező terheléssel szemben, mint a rövid életciklusú, magas reproduktivitású fajok. Fiatalabb egyedek érzékenyebbek lehetnek mint a felnőttek. A fejlődésük korai szakaszában levő egyedek különösen érzékenynek bizonyulhatnak. A fokozott energia felhasználással járó időszakban (vándormadarak költözése) az érzékenység fokozódhat. Ha egy faj nincs kitéve a környezeti vegyi terhelésnek, akkor azt célpontként kezelni hibás, helytelen dolog.

A kockázatfelmérés végső célja a döntések, intézkedések megalapozása jó minőségű szakmai információ révén. A döntéshozók kedvelik a népszerű ökológiai értékek elemzésén alapuló eredményeket. Hangzatosak a védett, kedvelt fajokra (sasok, ritka ragadozók), esztétikai értékekre való hivatkozással megjelölt ökológiai célpontok, azonban a közvélemény által észlelt környezeti kockázatok nem minden esetben esnek egybe a jelentős ökológiai értékkel.

Az ökológiai végpontkiválasztás egyik meghatározó eleme a közvetlen mérhetősége illetve modellezhetősége. Egy paraméter közvetlen vizsgálhatósága azonban nem feltétlenül jelenti a végpont relevanciáját. Végső soron a kockázatot értékelő felelőssége, hogy az ökoszisztéma szakmailag hiteles értelmezésén alapuló célszervezeteket és végpontot válasszon ki a környezeti kockázat felméréséhez.

A célszervezet kiválasztás egyik eleme tehát a sajátos értékkel rendelkező ökológiai tényező, pl. a faj, fajok funkcionális csoportja (halak ragadozói), társulások (üledék-lakók), ökoszisztémák (egy tó ökoszisztémái), élethelyek (ártér), stb. A kiválasztás másik eleme közvetlenül kell, hogy utaljon a potenciális kockázatra, pl. a fészkelő helyekre, a táplálkozási ciklusra.

A célszervezetek tehát nem tartalmazzák a kockázatkezelés során elérendő célt (mit kíván megvédeni, fenntartani, helyreállítani), azonban célszerű gyakorlati megfontolásból olyan szervezeteket választani, amelyekre jól kifejlesztett tesztmódszerek, terep-vizsgálati technikák, előrejelzési modellek állnak rendelkezésre.

A célszervezetek világos meghatározása irányt mutat a kockázatfelméréshez, csökkenti a félreérthetőséget, a bizonytalanságot. Ha az ökológiai végpont megfogalmazás túl általános ("ökológiai integritás") vagy túl szűk ("feltehetően nem károsító szintek"), az félreértésekhez ill. a kockázatfelmérés eredményének használhatatlanságához vezet.

Többféle, egyidejűleg ható környezeti vegyi terhelés esetén célszerű nem egyetlen, hanem különböző biológiai szervezettségi szintről célszervezeteket/tesztszervezeteket és végpontokat választani, hogy a láncreakciószerű hatások is értékelhetőek legyenek.

6.4.3 Koncepcionális modell készítése

A környezeti kockázatfelméréshez kiválasztott célszervezetek és végpont(ok) ismeretében célszerű koncepcionális modellt készíteni. A fogalmi modellnek tartalmaznia kell az ökoszisztémában végbemenő folyamatokat és összefüggéseket, a területhasználatot, a környezeti vegyi terhelés mért vagy a kibocsátásból számított mértékét, a környezeti elemek szennyezettségéből eredő expozíciós szituációk leírását és nem utolsósorban a vegyi anyagok ökoszisztémát feltehetően nem károsító koncentrációit. A modellnek tartalmaznia kell az elsődleges (közvetlen), és a másodlagos, illetve további (pl. ragadozók által) közvetett expozíciós útvonalakat, a várható ökológiai hatásokat. A koncepcionális modell felépítésével világosabbá tehető, mit ismerünk, mit nem, világosan kifejezhetővé válik és közölhetővé tehető a kockázatfelmérés során alkalmazni kívánt feltételezések, értelmezések és értékelések algoritmusa.

A koncepcionális modellel többféle kockázathipotézis készíthető, figyelembe véve a vegyi expozíció és a célszervezetek válasza közötti összefüggéseket.

A kockázati hipotézis a szakértői megítélés, a kockáztatott ökoszisztémára vonatkozó információk, a környezeti vegyi terhelés és jellemzőinek a levegő, víz, talaj, üledék szennyezettségi szintjeinek, valamint a megfigyelt vagy előrejelzett, a lehetséges végpontokra gyakorolt ökológiai hatások elméleti, logikai, valószínűségi modelljeinek kombinációja.

A kockázati hipotézis a koncepcionális modellben összefoglalt kapcsolatokat tisztázza, artikulálja, felhasználva a rendelkezésre álló adatokat, szakirodalmi adatokat, a szakértői tapasztalatokat és a kockázatfelmérési folyamatot áttekinthetővé teszi. Például, ha a kockázatfelmérésre olyan szennyezőanyag miatt kerül sor, melynek log P értéke 5-nél nagyobb, akkor feltételezhető a bioakkumuláció. Ellenőrizendő hipotézis: a szennyezőanyag a környezeti elemekben való megoszlása következtében a halakban feldúsul.

A probléma megfogalmazása során - a koncepcionális modell és a kockázati hipotézis felállításakor - a bizonytalansággal is számolni kell. A bizonytalanság csökkentése érdekében

• a környezeti kockázatfelméréshez választott ökológiai végpontot pontosan, egyértelműen kell meghatározni a mérhetőség és a relevencia tekintetében egyaránt,
• a kockázatfelmérés (tér-időbeli) határait gondosan meg kell választani,
• a koncepcionális modellben vázolt expozíciós útvonalak és összefüggések vonatkozásában nyíltan kell kezelni ismereteink korlátozott voltát, illetve hangsúlyozottan kezelni a jó minőségű, ellenőrzött vizsgálati adatokat,
• a modellezésben használt egyszerűsítéseket, közelítéseket, extrapolációkat és egyéb feltételezéseket racionálisan be kell mutatni.

A kockázati hipotézis értékelése - a mérhető tulajdonságok azonosítása - a környezeti kockázatfelmérés igazi kihívása és sikerének kritikus pontja.

		6.5 Különböző típusú adatok gyenge és erős pontjai

Laboratóriumi tesztszervezeteken végzett vizsgálatok eredményei jól ellenőrizhetők, általában az eltérés nem nagy, ugyanakkor az ökoszisztéma jellemző válaszai, például a táplálék mennyisége, tápanyag (oxigén) ellátottság, a felszíni vizekben a természetes szaporodás (növekedés) mértéke nem mindig mérhető egyszerűen. A láncreakciószerű ökológiai hatásokat különösen nehéz mérni. Például, ha egy toxikus anyag vagy talajfertőtlenítő szer csökkenti a földi giliszták számát, a populáció sűrűségében várható változások a toxicitás adataiból közvetlenül megállapíthatók. Ha a földigilisztákat fogyasztó madarak ennek következtében kevesebb táplálékhoz jutnak és az élőhelyben változás áll be, ez már kísérő paraméterként kezelendő és számszerűleg nem mindig értékelhető. A terepvizsgálatokban kimutatott változások nehezebben ellenőrizhetők. A statisztikai értékelés helyett gyakran az állapot leírására, trendek bemutatására korlátozódnak a terepvizsgálatok. A szabadföldi vizsgálatok különösen értékes adatokat szolgáltatnak kombinált, komplex környezeti tényezők hatásának megítélésében.

A biológiai válaszok leírása történhet egyszerű számokkal (elpusztult egyedek száma) vagy a biológiai integritás index használatával. Ez utóbbi alkalmas arra, hogy az egyedtől az ökoszisztéma szintjéig jellemezze a biológiai állapotok struktúráját és funkcióját.

Az ökológiai kockázatok leírására használható adatok sokfélék, ezért különös figyelmet kell fordítani az adatok minőségére. Azokat az adatokat célszerű felhasználni, amelyeket jól tervezett vizsgálatban nyertek, az adatgyűjtést gondosan végezték, a vizsgálatra, az adatgyűjtésre vonatkozó eljárást ellenőrizték és az adatok megbízhatóságát meggyőzően igazolták. Természetesen meg kell győződni arról, hogy az adatok a kockázatfelmérés szempontjából relevánsak-e, a kockázatfelmérés kérdéseire adnak-e választ.

		Irodalom

[1] 1.OECD Guidance for Testing Chemicals, Paris (Molnár Jenő: Az OECD Vizsgálati Irányelvek Programja. Egészségtudomány, 42.1. 86-88. 1998)

[2] Guidelines for ecological risk assessment (Ökológiai kockázatfelmérési irányelvek). 1998. US EPA, Washington DC.

[3] E.P. Foster, D. Drake, R. Farlow: Polychlorinated Dibenzo-p-dioxin and Polychlorinated Dibenzofuran Congener Profiles in Fish, Crayfish and Sediment Collected near a Wood Treating Facility and a Bleached Kraft Pulp Mill. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 62: 239-246, 1999

[4] F.D. Harper, V.C. Waldrop, R.D. Jeffers, C.D. Duncan, G.P. Cobb: Organochlorine and polychlorinated biphenyl contamination in black neck stilt eggs from the savannah and tybee national wildlife refuges. Chemosphere, 39: 151-163, 1999

[5] J.P. Villeneuve, F.P. Carvalho, S.W. Fowler, C. Cattini: Levels and trends of PCBs, chlorinated pesticides and petroleum hydrocarbons in mussels from the NW Mediterranean Coast: comparison of concentrations in 1973/74 and 1988/1989. The Science of the Total Environment 237/238: 57-65

[6] J.P. Giesy, K. Kannan, J.A. Kubitz, L.L. Williams, M.J. Zabik: Polychlorinated Dibenzo-p-Dioxins (PCDDs) and Dibenzofurans (PCDFs) in muscle and Eggs of Salmonid Fishes from the Great Lakes. Archives of Environmemtal Contamination and Toxicology, 36: 432-446, 1999